不同土壤中镉对大麦和多年生黑麦草毒性阈值的研究①

王子萱，陈宏坪，李 明，杨新萍

不同土壤中镉对大麦和多年生黑麦草毒性阈值的研究①

王子萱，陈宏坪，李 明，杨新萍

(南京农业大学资源与环境科学学院，南京 210095)

根据不同终点、不同农田土壤的植物毒性测试可为基于生态毒理效应的土壤镉(Cd)环境质量标准值的修订提供基础数据。以大麦和黑麦草为供试植物，研究了中国14种不同农田土壤，添加多水平外源Cd对大麦根的相对伸长量和黑麦草的发芽率、地上部生物量的影响，并结合Log-Logistic分布函数模型确定不同土壤中大麦和黑麦草Cd毒性的剂量-效应关系和毒性阈值(EC50、EC10)，也测定了黑麦草地上部的Cd含量。结果表明，外源Cd含量在0 ~ 200 mg/kg时，大麦根长随土壤Cd含量的增加显著降低，EC50值为7.8 ~ 61.7 mg/kg，EC10值为0.2 ~ 5.4 mg/kg，均与土壤pH显著正相关。外源Cd含量在0 ~ 500 mg/kg时，黑麦草地上部生物量随土壤中Cd含量的增加呈先上升(5 mg/kg)后下降(≥ 25 mg/kg)趋势，EC50值为29.7 ~ 499.7 mg/kg，EC10值为4.4 ~ 200.0 mg/kg，二者与土壤性质均无显著相关性。与对照相比，外源Cd含量为5 ~ 25 mg/kg时，外源添加Cd对黑麦草种子发芽有促进作用，当外源Cd含量为500 mg/kg时，仅有5种土壤中种子发芽率明显下降。黑麦草地上部Cd含量随着外源Cd含量(0 ~ 100 mg/kg)的增加而显著升高。黑麦草地上部对土壤Cd的富集程度与土壤pH极显著负相关。黑麦草具有作为草坪草中Cd污染修复植物的潜力。大麦对土壤Cd污染胁迫比黑麦草更为敏感，总体上，pH是影响土壤Cd植物毒性的重要因素。

镉；大麦；多年生黑麦草；毒性阈值；超积累植物

我国耕地土壤污染严重。据2014年发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤总点位超标率为16.1%，耕地土壤点位超标率为19.4%(相当于2 600万hm2)。从污染物超标情况看，Cd污染点位超标率为7.0%，占据第一位[1]。此外，近30 a来，我国土壤中的Cd含量急剧增加，年平均增加0.004 mg/kg，远高于欧洲地区(年平均增加0.000 33 mg/kg)[2]。按照这种增长速率，50 a后我国土壤Cd含量将增加一倍[3]。

Cd具有极高的生物毒性，在土壤中迁移性很强，易通过植物根系的吸收在植物体内积累，不仅会抑制植物生长发育、影响植物的品质和产量，还可能经过食物链进入人体，对人类的健康造成严重威胁[4-5]。因此，进行土壤Cd的生态风险评价十分重要。通过评价土壤Cd 生态风险，计算Cd毒性阈值，为控制Cd进入土壤系统提供量化指标，并为土壤环境质量Cd标准的修订提供依据。另外通过研究生物体对土壤Cd的解毒过程，或可为Cd污染土壤的修复提供基础数据[6]。建立污染物的剂量-效应关系是评价污染物生态风险的主要途径之一[7]，对此国内外已有不少报道：Rooney{Rooney, 2006 #10;Rooney, 2007 #11}等[8-9]建立了Cu和Ni对西红柿和大麦毒害的生态毒理学模型；林春野[10]研究比较了Cu、Cd、Zn对小麦和油菜的生态毒性及2种植物对3种重金属的毒性敏感性；陈世宝等[11]进行了基于不同测试终点的土壤Zn毒性的研究。但由于污染物对植物的剂量-效应关系可能随着土壤性质、测试终点的变化而变化，具有很大的不确定性，而土壤种类、测试终点的选取直接影响着污染物风险评价的结果。因此，开展不同土壤、基于不同测试终点的毒理学评价对于 Cd 污染土壤的环境风险评价具有重要意义。

大麦(L.)是我国种植的主要作物之一，具有较高的食用价值和经济价值。同时它也是一种Cd敏感粮食作物[12]。多年生黑麦草(L.)为禾本科多年生草本植物，是重要的栽培牧草和绿化植物[13]。大麦和黑麦草常被用作毒理试验材料[12, 14]。重金属对植物有深远的毒害影响，致使植物在种子萌发、幼苗生长和结实等不同生长发育阶段都可能受到毒害作用。本文选择我国具有宽广pH范围(4.77 ~ 8.24)的14种土壤，利用大麦和黑麦草2种植物开展植物毒害试验，以大麦根长、黑麦草发芽率及黑麦草地上部生物量作为评价指标，研究了在不同土壤条件下，不同Cd含量水平对2种植物的毒害作用及其敏感性，得到基于各评价指标的Cd毒性阈值，并与土壤理化性质建立联系，以期为我国土壤Cd污染的生态风险评价、管理与土壤环境质量标准的修订提供数据支持。另外，许多研究指出{徐卫红, 2006 #41;Rooney, 2007 #3}[13, 15]，多年生黑麦草对土壤Cd有较强的富集作用，具有成为修复材料的潜力。因此，本研究也评价了不同土壤条件下黑麦草对土壤Cd的富集能力，为我国Cd污染土壤的植物修复提供修复材料和理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

在全国14个地区采集土壤样品(表1)，其中酸性土壤 (pH<6.5) 8种、中性土壤 (6.5 ≤pH<7.0) 2种、碱性土壤 (pH≥7.0) 4种。土壤Cd含量0.03 ~ 1.56 mg/kg，这些土壤代表了我国主要土壤类型，且土壤性质差异很大。土壤采集后自然风干，去除石子、草根等杂质，过4 mm筛，装入桶中于室温下保存。另取少量样品过2 mm和0.15 mm筛，分别用于土壤理化性质常规分析和Cd含量测定。

表1 供试土壤基本理化性质

土壤pH使用玻璃电极按土水比1︰2.5测定；根据重铬酸钾容量法-外加热法测定土壤有机质含量 (soil organic matter，SOM)；阳离子交换量(cation exchange capacity，CEC)采用氯化钡缓冲液法测定[16]；土壤机械组成使用激光粒度仪测定。供试土壤基本理化性质见表1。

1.2 植物毒害试验

根据国际标准组织(international organization for standardization，ISO)标准方法，采用大麦和黑麦草分别进行植物根长试验(ISO 11269-1)[17]和生长试验(ISO 11269-2)[18]。

1.2.1 老化处理 在14份风干土壤(过4 mm筛)中添加不同浓度的外源Cd，Cd以CdCl2(CdCl2·2.5H2O，分析纯) 溶液形式加入土壤中，设置8个Cd添加水平：0、2.5、5、10、25、50、100、200 mg/kg(以Cd元素计)，每个处理3次重复，将土壤拌匀。当外源Cd添加水平为0 mg/kg时，土壤Cd含量为各土壤Cd本底值，即对照处理。

李传飞等[19]、吴曼等[20]研究表明，外源添加的Cd进入土壤后，其稳定化作用主要发生在前15 d，因此确定土壤老化时间为2周。老化处理结束后，每份土壤取少量(过0.15 mm筛)，测定其Cd含量。

植物毒害试验于玻璃温室内进行，每日光照12 h，温度控制在(25 ± 2)℃。

1.2.2 大麦根长试验 将饱满均一的大麦 (L.)栽培品种 “Baudin” 种子置于30℃恒温培养箱催芽，待种子胚芽露白(胚根< 2 mm)后，播种于塑料管(φ45 × 100 mm)中。为保证空气交换，塑料管底部留4个小孔。每根塑料管5颗种子，用去离子水保持土壤水分为田间持水量的60%，培养5 d后从塑料管中完整取出发芽的大麦，记录每株大麦的最长根长，以同一塑料管5株大麦的最长根长的平均值作为一个重复，每个外源Cd处理下，共有3个塑料管，即3个重复。

1.2.3 黑麦草Cd毒害试验 正式试验前进行黑麦草盆栽试验的预试验，设置8个Cd添加水平：0、5、10、25、50、100、200、500 mg/kg(以Cd元素计)。黑麦草种植于塑料盆钵 (φ100 × 90 mm) 中，盆底垫纱网以防土壤漏出。挑选健康饱满的多年生黑麦草()“Derby” 商品种子20颗，均匀播种在土壤表层，用去离子水浇灌，土壤水分保持在田间持水量的60%。出芽后每盆定植10株，培养30 d后，剪下黑麦草地上部(离土面0.5 cm)，用去离子水洗净擦干并记录鲜物质量。然后置于65 ℃烘箱(Memmert, UNE-500 / UNE-600，德国)烘干至恒重，记录干物质量。

1.3 土壤、植物 Cd 含量测定

植物样品加入5 ml 混酸(HNO3/HClO4，87/13，/，优级纯)，使用石墨炉消解仪(SH220，上海海能)消解[21]。土壤样品加5 ml王水(HCl/HNO3，4/1，/，优级纯)，使用同上石墨炉消解仪消解[22]。植物、土壤Cd含量采用电感耦合等离子质谱仪 ICP-MS (PERKIN-ELMER，NexION 300X，美国) 测定。分析过程中加入土壤(GBW 07428)及植物 (GBW 10015) 标准物质进行质量控制。Cd回收率分别为103% ~ 109% 和91% ~ 108%。

1.4 数据分析

数据统计和方差分析使用Excel 2007和SPSS statistics 20，采用SigmaPlot 12.5绘图，数据离散程度以标准差SD表示。

Cd 毒性阈值采用EC(effective concentration)表示，剂量效应使用Log-logistic曲线拟合, 拟合方程如下：

式中：为各处理浓度下相对根伸长/相对生物量(%)，即Cd处理组大麦根长或黑麦草地上部生物量与对照组的比值，为外源Cd的添加水平 (mg/kg)。0,,为拟合参数，为毒性阈值 EC(mg/kg)。为10、50时，分别表示EC10、EC50，即大麦根伸长或黑麦草地上部生物量受到10%、50% 抑制时的土壤Cd含量。

2 结果

2.1 土壤 Cd 对大麦根长的影响

对老化后的土壤进行Cd含量检验，土壤Cd含量实测值与外源添加Cd水平极显著线性相关，相关系数> 0.995 (< 0.01)，表明外源添加Cd水平较好地反映了土壤实际Cd含量。

14份土壤理化性质见表1。除广西河池(Cd = 1.56 mg/kg)、广西崇左(Cd = 0.34 mg/kg)、湖南湘乡(Cd = 0.44 mg/kg)外，其他地区土壤Cd含量均低于国家土壤环境质量二级标准(GB15618—1995)。14个地区的土壤对照处理间比较，大麦根长差异显著(< 0.01)，与土壤CEC呈显著负相关(= –0.616，0.05)。外源添加Cd含量为2.5 mg/kg时，与对照相比，除广东肇庆、福建泉州和安徽合肥土壤中大麦根生长不受影响外，其余土壤中大麦根生长均受到抑制。外源添加Cd含量≥5 mg/kg 时，大麦根长急剧下降。与对照相比，外源添加Cd含量达到200 mg/kg时，对大麦根生长的抑制 > 70%，其中以江西鹰潭土壤抑制率最显著，高达89%(图1)。图1为Log- logistic模型方程拟合的大麦相对根长与土壤外源添加Cd含量的剂量效应曲线(2> 0.90,< 0.01)。

2.2 土壤 Cd 对黑麦草生长的影响

2.2.1 土壤Cd 对黑麦草发芽率的影响 由图2可知，外源添加Cd含量为5 ~ 25 mg/kg时，与对照相比，外源添加Cd处理对黑麦草种子发芽有促进作用。外源添加Cd含量为 50 ~ 200 mg/kg时，发芽率缓慢下降。当外源添加Cd含量为500 mg/kg时，江西鹰潭、广东肇庆、广东韶关、辽宁沈阳、山东临朐土壤中种子发芽率下降明显，与对照相比，抑制率分别为92%、41%、33%、34% 和14%。而其余9份土壤中种子发芽率基本不受影响。

2.2.2 土壤 Cd 对黑麦草生物量的影响 由图3可知，外源添加Cd含量为5 mg/kg时，与对照相比，Cd处理均促进了黑麦草地上部的生长，其中福建泉州土壤上黑麦草生物量增加最高，达到了48%。当外源添加Cd含量达25 mg/kg时，除广西河池、湖北宜昌、福建泉州和山东临朐土壤的黑麦草生物量仍高于对照土壤外，其余10份土壤黑麦草生长均受抑制，江西鹰潭土壤上黑麦草生物量下降最显著，抑制率为58%。外源添加Cd含量为 25 ~ 500 mg/kg时，黑麦草生物量随土壤Cd含量增加而呈现下降趋势。与对照相比，外源添加Cd含量达500 mg/kg时，江西鹰潭、广东韶关和福建泉州土壤上黑麦草完全死亡，而其他11种土壤上黑麦草生长的抑制率均大于40%。

图1 大麦相对根长与土壤外源添加Cd含量的剂量效应曲线

(同一地区数据小写字母不同表示不同外源Cd处理间差异达到P<0.05显著水平)

2.3 Cd 对大麦与黑麦草的毒性效应

2.3.1 Cd对两种植物毒性指标的EC50值 14份土壤中外源Cd对大麦根长的毒性阈值变异很大，EC50值为7.8 ~ 61.7 mg/kg，相差7.9倍；EC10值为0.2 ~ 5.4 mg/kg，相差28.9倍。由Pearson相关性分析(表2)可知， EC50值与土壤pH显著正相关(= 0.788，<0.01)，而与 CEC、SOM、砂粒含量等土壤性质没有显著相关性。EC10与其呈现相似规律，与土壤pH显著正相关(= 0.615，< 0.05)，与其他土壤性质无显著相关性。土壤pH解释了大麦EC50值62.1% 的变异，EC10值37.8% 的变异。这说明土壤pH是影响Cd生物毒性的主要因素之一。

图3 黑麦草地上部相对生物量与土壤外源添加Cd含量的剂量效应曲线

表2 两种植物EC50值与土壤理化性质的Pearson相关性分析

注：* 表示相关性达到<0.05显著水平，**表示相关性达到<0.01显著水平，括号中为值，下表同。

对黑麦草地上部生物量而言，14份土壤中外源Cd的毒性阈值差异显著，EC50值为29.7 ~ 499.7 mg/kg，相差16.9倍；EC10值为4.4 ~ 200.0 mg/kg，相差45.4倍。Pearson相关性分析(表2)表明，黑麦草地上部EC50、EC10值与各土壤性质相关性均不显著(> 0.05)。

2.3.2 黑麦草对 Cd 的积累 黑麦草Cd含量与土壤Cd全量线性方程见表3(由于高Cd含量时部分黑麦草生长受到严重抑制，收获的地上部数量不足以后续的Cd含量分析，因此这里取拟合的最高土壤外源添加Cd含量为100 mg/kg)，两者表现出极显著的线性相关(<0.05)。以方程斜率值表征黑麦草对Cd的富集能力。在酸性土壤(4.77≤pH≤6.48)中，值为0.87 ~ 3.91；碱性土壤(7.28≤pH≤8.24)中，值为0.53 ~ 0.75。

Pearson相关分析(表4)表明，值与土壤 pH 在<0.01水平上极显著负相关，即土壤 pH 为4.77 ~ 8.24时，黑麦草对Cd的富集能力随pH升高而降低。

表3 黑麦草地上部 Cd 含量与土壤 Cd 全量线性拟合方程

表4 黑麦草富集系数k 值与土壤理化性质的 Pearson 相关性分析

3 讨论

一般认为，低含量的Cd对种子萌发、幼苗生长有刺激效应，高含量的Cd则表现出抑制效应。本试验中，土壤中外源添加Cd含量为5 ~ 25 mg/kg时，观察到黑麦草种子发芽率、地上部生物量高于对照，而高Cd含量处理下(25 ~ 500 mg/kg)，黑麦草生长受到抑制。冯鹏等[23]、李慧芳等[24]的研究也观察到类似现象。孙聪等[25]的研究也表明，外源Cd含量分别为1.2和4.8 mg/kg时，水稻生物量最高，比对照增加4% ~ 56%。这可能是由于低含量Cd提高胚的生理活性，促进了种子萌发；而高含量Cd对胚、芽产生伤害作用，且抑制了淀粉酶、蛋白酶活性[26]。与此不同的是，在低含量Cd处理下，Cd对大麦幼根的生长表现为抑制作用。这说明Cd胁迫对根的抑制大于芽，这与杨明等[27]、周青等[26]研究结果相同。

不同物种、不同品种的植物对土壤Cd毒害的响应不同，丁枫华等[28]研究了23种作物对Cd毒害的敏感性差异，发现不同作物地上部鲜重EC50有较大差异；宋文恩等[29]针对3种水稻品种开展了根长试验，指出不同品种在同一种土壤上，EC50、EC10均存在较大差异。本试验中大麦根长EC50值为7.8 ~ 61.7 mg/kg，EC10值为0.2 ~ 5.4 mg/kg，黑麦草地上部生物量EC50值为 29.7 ~ 499.7 mg/kg，EC10值为4.4 ~ 200.0 mg/kg。14份土壤中，除湖南湘乡土壤外，大麦EC50值均低于黑麦草；所有土壤中大麦EC10值比黑麦草EC10值更低。这说明大多数土壤条件下，大麦对Cd生物毒性的响应比黑麦草更为灵敏。

大量研究表明，土壤性质对固相Cd吸附、液相Cd形态有着显著影响[30-32]，从而影响Cd的可利用性，其中pH是最重要的因素之一[33-35]。和军强等[36]研究表明，pH为影响HC5(保护95% 稻米品种的土壤Cd限值)的最主要因子，可控制HC5变异的62.2%。一般来说，Cd的溶解度随pH升高而下降，因此碱性土壤中Cd的生物有效性较低[2, 37-38]。根据经验，下降1个单位的土壤pH可能使土壤Cd的可利用性增加1.5倍[2]。本试验中不同土壤大麦根长和黑麦草地上部生物量的 EC值变异很大，EC50分别相差7.9和16.9倍，EC10值分别相差28.9和45.4倍。这说明利用EC10的统计不确定性高于EC50，与已有研究结果相同[29, 39]。相关性分析表明大麦根长EC50、EC10值与土壤pH呈显著正相关，土壤pH越低，EC值越低，植物越容易受到Cd胁迫。且由于EC50的变异性更小，因此EC50与土壤性质之间的相关性比EC10更强。宋文恩等[29]通过根长试验指出水稻毒性阈值 EC与土壤pH呈正相关，与本研究内容一致。因此在评价土壤中Cd的生物毒性时，应充分考虑土壤性质之间的差异。但本试验中基于黑麦草生物量EC值与土壤性质无显著相关性，因此土壤性质对黑麦草的作用可能更为复杂。

研究表明植物地上部Cd含量主要取决于土壤中Cd含量，另外也受到土壤性质的影响[40-41]{范中亮, 2010 #35;Zhu, 2016 #7}。本试验中，随着土壤Cd含量的升高，Cd在黑麦草地上部的积累增加，且两者线性相关。方程斜率值与土壤pH显著负相关。当土壤pH<6.5时，值为0.87 ~ 3.91；土壤pH≥6.5时，值为0.53 ~ 0.95，即一般情况下，在酸性土壤中，黑麦草对Cd的富集能力要强于碱性土壤。本试验中，每一盆黑麦草收割一茬可以从土壤中移除0.05 ~ 124 µg Cd(黑麦草地上部干物质量×Cd含量)。经过多次刈割，可以逐步减少土壤中Cd含量。由于黑麦草具有先锋植物特性和可以多次刈割并再生的特点[23]，且黑麦草对Cd具有很强的抗性，对Cd有富集作用，因此黑麦草对Cd污染土壤的修复有着很好的应用前景。

4 结论

1)在不同测试终点下，土壤Cd的毒性阈值有较大差异，敏感顺序为大麦根长>黑麦草地上部生物量，大麦对Cd的生物毒性的响应比黑麦草更为灵敏。

2)不同土壤条件下Cd对植物的毒性阈值有较大差异，大麦根相对伸长量的EC50、EC10值与土壤pH呈显著正相关。而Cd对黑麦草的毒性阈值变异性更大，与土壤性质无显著相关性。

3)黑麦草地上部Cd积累量随着土壤Cd含量升高而增加。黑麦草对Cd的富集能力与土壤 pH显著负相关，在酸性土壤中，黑麦草对Cd的富集能力更强，黑麦草具有对Cd污染土壤的修复潜力。

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Toxicity Thresholds of Cadmium to Barley and Perennial Ryegrass as Determined by Root-Elongation and Growth Tests in Soils

WANG Zixuan, CHEN Hongping, LI Ming, YANG Xinping

(College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China)

The toxicity thresholds of Cd to higher plants in various soils are determined using root-elongation, emergence and growth of higher plants tests with the aim of providing fundamental data for the revision of soil environmental quality standards of Cd in soils of China. Fourteen different soils with various properties and barley and perennial ryegrass were selected in this study, the dose-response curves and the toxicity thresholds were investigated using Log-Logistic distribution models based on the ISO 11269-1 root-elongation test and on the ISO 11269-2 emergence and growth of higher plants test in soils. Cd concentrations in shoot of the ryegrass seedlings were also determined in this study. The results indicated that the relative root elongation (%) of barley significantly decreased with the increase of Cd concentrations (0-200 mg/kg) in soils. The half inhibiting concentration (EC50) and the 10% effect concentration (EC10) of Cd to the relative root elongation of barley varied significantly from 7.8 to 61.7 mg/kg and from 0.2 to 5.4 mg/kg among the tested soils, respectively. The values of EC50and EC10increased obviously with rising soil pH. In the test range (0–500 mg/kg Cd) the shoot biomass of perennial ryegrass increased at lower concentrations (5 mg/kg) and then significantly decreased at higher concentrations (≥ 25 mg/kg). The EC50and the EC10of Cd to the shoot biomass of perennial ryegrass varied significantly from 29.7 to 499.7 mg/kg and from 4.4 to 200.0 mg/kg among the tested soils, respectively. There was no correlation between soil factors and the EC50or EC10of Cd to the shoot biomass of ryegrass in soils.Lower concentrations of Cd (5–25 mg/kg) promoted seed germination of perennial ryegrass, but when Cd concentration was more than 50 mg/kg there was slightly inhibition of seed germination and the inhibition peaked when Cd concentration was 500 mg/kg in five of the studied soils. Soil pH was found to be the major property influencing Cd accumulation in shoots of ryegrass. In general, Cd sensitiveness of barley is higher than perennial ryegrass which represents hyper-accumulative ability for Cd, soil pH is the main soil factor affecting Cd toxicity to higher plants in soils. The conclusions of this study could provide reference for plants breeding on Cd contaminated soil.

Cadmium,Barley, Perennial ryegrass, Toxicity threshold, Hyper-tolerant grass

公益性行业(农业)科研专项(201403014)资助。

xpyang@njau.edu.cn)

王子萱(1993—)，女，山西晋中人，硕士研究生，主要从事环境污染控制研究。E-mail: 2015103055@njau.edu.cn

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10.13758/j.cnki.tr.2019.06.015